Miljøprinsipper og strategiske beslutninger – Reform av norsk lakseoppdrett

1

Miljøprinsipper og strategiske beslutninger – reform av norsk lakseoppdrett

Professor Ole Kristian Fauchald^

Innhold

Miljøprinsipper og strategiske beslutninger – reform av norsk lakseoppdrett ... 1

Abstrakt ... 1

1 Innledning ... 2

2 Prinsippet om økosystembasert forvaltning og føre var prinsippet ... 4

2.1 Oversikt over prinsippene ... 4

2.2 Relevante økosystemer ... 5

2.3 Kartlegging av miljøtilstanden ... 6

2.4 Kartlegging av trusselfaktorer ... 8

2.5 Utredning av virkninger ... 9

2.6 Noen foreløpige konklusjoner ... 11

3 Strategiske beslutninger om bærekraftig vekst i lakseoppdrett ... 12

3.1 Innledning ... 12

3.2 Inndeling i produksjonsområder ... 14

3.3 Lakselus som kriterium for produksjonsjustering ... 18

3.4 Fleksibilitet mellom produksjonsområder ... 19

4 Miljørettsprinsippene – nyttige verktøy eller utopiske mål? ... 22

Vedlegg ... 23

Abstrakt

Lakseoppdrett har på kort tid blitt Norges nest største næring. Det har vært rettet kritikk mot næringen basert på negative miljøvirkninger i kystområdene. Artikkelen drøfter en reform igangsatt i 2017 med mål om bærekraftig vekst i næringen. Den drøfter om virkemidler for å håndtere miljøvirkningene har hatt tilsiktede effekter, og hvordan det kan oppnås bedre virkemiddelbruk. I artikkelen benyttes reformen for å belyse bredere spørsmål om gjennomføringen av to miljørettslige prinsipper – føre var prinsippet og prinsippet om økosystembasert forvaltning. Videre diskuteres problemstillinger om plikt, evne og vilje til å utrede konsekvenser av tre strategiske beslutninger – inndeling av kysten i tretten produksjonsområder, å gjøre justering av tillatt produksjonsmengde avhengig av forekomst av lakselus i produksjonsområdene, og å øke oppdretternes fleksibilitet til å flytte produksjon mellom produksjonsområdene. Til tross for at regelverket og politiske føringer tilsier at vedtak skal baseres på vitenskapelige utredninger og miljøhensyn, finner artikkelen at forvaltningsregimet innebærer at næringshensyn og politiske prioriteringer dominerer. Blant hovedutfordringene som påpekes er at regelverket og forvaltningspraksis har blitt så komplekst at det er har blitt svært vanskelig for utenforstående å skaffe seg oversikt over mulige konsekvenser av vedtak, samt at institusjonell fragmentering gjør at miljøhensyn anses som irrelevante i sentrale beslutningsprosesser.

Nøkkelord: Akvakultur, laks, miljøprinsipp, konsekvensutredning, bærekraft, virkemiddel, økosystem, næringsreform

 Artikkelen er del av forskningsprosjektet GreenlightSIGN finansiert av Norges forskningsråd ved Fridtjof Nansens Institutt. Jeg takker Irja Vormedal, Erling Hjelmeng og to anonyme fagfeller for nyttige kommentarer.

2

1 Innledning

Utvikling av overvåkningsverktøy og informasjonsteknologi gjør at tilgang til informasjon om naturressurser og evnen til å analysere slik informasjon er sterkt økende. Dette medfører muligheter og utfordringer for beslutningsprosesser om forvaltning av naturressursene. På den ene side muliggjør utviklingen at vi får mer kunnskap om konsekvenser av beslutningene, og på den annen side kan det lede til beslutningsvegring i påvente av mer informasjon eller fordi informasjonen ikke gir noe entydig svar.

Vi har lenge kunnet observere slike spenninger innen miljøretten, der det over flere tiår har vært argumentert for et «paradigmeskift» som vil innebære at miljøkonsekvenser skal få en langt mer grunnleggende stilling i beslutningsprosessene.¹ Et sentralt eksempel finnes i regelverk om utredning av miljøkonsekvenser. Der har det tradisjonelt vært detaljerte og strenge krav om utredning ved beslutninger som har begrensende virkninger i tid og rom (konkrete beslutninger), og ingen eller mindre strenge krav for generelle beslutninger der virkningene vanskelig kan avgrenses i tid og rom (strategiske beslutninger).² Dette reflekterer et mer generelt fenomen om svake rettslige krav til³ og svakt utviklet metodikk for⁴ utredning av strategiske beslutninger som potensielt har alvorlige kumulative og langsiktige miljøvirkninger.⁵

På bakgrunn av dette skal denne artikkelen drøfte gjennomføringen av to mye diskuterte prinsipper i miljøretten – prinsippet om økosystembasert forvaltning og føre var prinsippet.⁶ Dette er helt sentrale prinsipper for utredning av strategiske beslutningers miljøkonsekvenser og bruken av utredningene i videre beslutningsprosesser. I tillegg til en generell diskusjon av prinsippene (del 2), skal det undersøkes hvordan prinsippene ble brukt og kunne vært brukt ved strategiske beslutninger for å legge til rette for

«bærekraftig vekst» i norsk lakseoppdrett (del 3).

Det er flere grunner til at norsk lakseoppdrett er særlig interessant som en «case»-studie. Fra et økonomisk perspektiv er næringen sentral for å oppfylle mål om bærekraftig næringsutvikling, sysselsetting, distriktsbosetting og handelsbalanse med utlandet. Fra et miljøperspektiv er næringen avhengig av kystøkosystemer der de norske forvaltningssystemene fremdeles er i støpeskjeen, det foreligger begrenset økologisk kunnskap særlig for det marine miljøet, det er betydelige økologiske og økonomiske verdier, samt at det er sterke interessekonflikter. Fra et internasjonalt perspektiv har næringsaktørene betydelige finansielle ressurser, omfattende tilstedeværelse i andre land og stor innsats

1 Se eksempelvis S. Westerlund, «Rätt och riktig rättsvetenskap», Nordisk Miljörättslig Tidskrift, 2010:1 s. 3–22 med videre referanser, særlig til svensk litteratur. I de senere år har dette også gitt seg utslag i en diskusjon om en ny geologisk tidsalder – anthropocen – og hvilke konsekvenser dette har for beslutningsprosesser, se eksempelvis N. Hammerschlag m.fl., «Ecosystem Function and Services of Aquatic Predators in the Anthropocene», Trends in Ecology & Evolution, vol. 34(4) (2019) s. 369–383.

2 Dette kan illustreres ved utviklingen av konsekvensutredningsregelverket, som i flere tiår fokuserte på utredning av konsekvensene av konkrete prosjekter og kun i senere år har tatt opp i seg konsekvensutredning av planer og programmer, se eksempelvis A. Tesli og M. Lund-Iversen, «Norsk KU-historie», i F. Holth og N. K.

Winge (red.) Konsekvensutredninger. Rettsregler, praksis og samfunnsvirkninger, Universitetsforlaget, 2014, s.

54–84, og S. E. Schütz, «Internasjonale og EØS-rettslige perspektiv», ibid. s. 85–123.

3 For norsk regelverk er spørsmål om utredningskrav til strategiske beslutninger drøftet i O. K. Fauchald, «Plikt til å utrede miljøkonsekvenser av lovgivning», i H. C. Bugge, H. Indreberg, A. Syse og A. Tverberg (red.), Lov, liv og lære. Inge Lorange Backer 70 År, Universitetsforlaget, 2016, s. 187–200.

4 Se eksempelvis M. Lund-Iversen og K.B. Stokke, «Tilpasning av KU til plannivået», i Holth & Winge fn 2 s.

131–134.

5 Se eksempelvis drøftelsen av «sumvirkninger» i N. K. Winge, Kampen om arealene: Rettslige styringsmidler for en helhetlig utmarksforvaltning, Universitetsforlaget, 2013, s. 74–84.

6 Temaet har tidligere blitt drøftet i relasjon til forvaltning av norske havområder i I. U. Jakobsen og T.

Henriksen, «Prinsippene om føre var og økosystemtilnærming – hvilken betydning har lovfestingen for marin ressursforvaltning», i I. L. Backer, O. K. Fauchald og C. Voigt (red.), Pro Natura: Festskrift til Hans Christian Bugge, Universitetsforlaget, 2012, s. 170–188, s. 227–248. Se også og E. J. Hollo, «Kust och marin miljö i Östersjöregionen – ett ekologiskt rättssystem?», i Bugge, m.fl. fn 3 s. 291–302, med særlig fokus på integrert kystsoneplanlegging.

3

på forskning og utvikling.⁷ Disse aspektene ved næringen er relativt nye og er resultat av en sterk vekst i næringen siden årtusenskiftet (figur 1).

Figur 1: Produksjonsmengde og salgsverdi av norsk oppdrettslaks 1994–2018⁸

Figur 1 viser at veksten i næringen har vært relativt jevn siden 1994. Etter en innledende oppbyggingsfase (1970–1994) kan vi skille mellom fire perioder: 1) Relativt betydelig produksjonsvekst og uendret verdi (1994–2004), 2) Økt produksjonsvekst og svært betydelig og jevn verdiøkning (2005–

2012), 3) Stagnasjon i produksjon kombinert med fortsatt betydelig verdiøkning (2013–2016),⁹ og 4) Stagnasjon i både produksjon og verdiøkning (fra 2016). Det er liten tvil om at stagnasjonen i de to siste periodene har vært viktig for utviklingen av et nytt forvaltningsregime. Det er bred enighet om at en sentral årsak til stagnasjonen har vært forekomst av lakselus som innebærer produksjonstap og negative miljøkonsekvenser.¹⁰

Som ledd i analysen av prinsippene og beslutningsprosessene, skal vi analysere tre strategiske beslutninger som har utgjort kjerneelementer i det nye forvaltningsregimet: Inndelingen av Norges kyst i 13 produksjonsområder, valg av lakselus som miljøindikator for produksjonsvekst og graden av fleksibilitet i lokalisering av produksjonen. Artikkelen analyserer hvordan prinsippet om økosystembasert forvaltning og føre var prinsippet har vært og kunne ha vært ivaretatt. Reformen ble utarbeidet i nært samarbeid mellom forvaltningsorganer og naturvitenskapelige forskningsmiljøer, og forskningsmiljøene er gitt nøkkelroller i gjennomføringen av reformen. Studien av reformprosessen og rollen til de naturvitenskapelige forskningsmiljøene danner utgangspunktet for en generell diskusjon av de to prinsippene og hvordan de kan gjennomføres, se del 4.

7 Se eksempelvis Meld. St. 16 (2014–2015) kap. 5 og 14, P. B. Sørdahl m.fl., «Hvordan planlegges kystsonen?

Kartlegging av gjeldende planpraksis etter plan- og bygningsloven i sjøområdene», Nofima rapport 15/2017, s.

6–11, I. Vormedal, M. L. Larsen og K. H. Flåm, «Grønn vekst i blå næring? Miljørettet innovasjon i norsk lakseoppdrett», FNI Rapport 3/2019, og MOWI, Salmon Farming Industy Handbook, 2019, kap. 7.

8 Basert på statistikk fra Fiskeridirektoratet, se https://www.fiskeridir.no/Akvakultur/Statistikk-

akvakultur/Akvakulturstatistikk-tidsserier/Laks-regnbueoerret-og-oerret Til sammenligning hadde tilsvarende akvakultur i Danmark en produksjon på 13 848 tonn ørret i 2017, i Finland en produksjon på 11 914 tonn ørret i 2018, på Island en produksjon på 13 448 tonn laks i 2018 og i Sverige en produksjon på 2870 tonn ørret i 2018.

Av disse er det bare Island som har hatt en økende trend i produksjonen de senere år.

9 For en analyse av tildelingsrundene mellom 2002 og 2013, se E. Mikkelsen, K. M. Karlsen, R. Robertsen og B.

Hersoug, «Skiftende vindretning. Særlige hensyn for tildeling av tillatelser til lakseoppdrett», Nofima, Rapport 26/2018. For en redegjørelse for konteksten til produksjonsutviklingen, se I. Vormedal, «Corporate Strategies in Environmental Governance: Marine harvest and regulatory change for sustainable aquaculture», Environmental Policy and Governance, vol. 27, 2017, s. 51–53.

10 Se E. Mikkelsen m.fl., 2018 ibid., og B. Hersoug, «The greening of Norwegian salmon production», Maritime Studies, vol. 14, artikkel 16, 2015.

8 13 18 23 28 33 38 43 48 53 58 63

0.1 0.3 0.5 0.7 0.9 1.1 1.3

1994 1995 1996 1997 1998 1999 2000 2001 2002 2003 2004 2005 2006 2007 2008 2009 2010 2011 2012 2013 2014 2015 2016 2017 2018 Salgsverdi, milliarder kr omregnet til 2018-verdi

Produksjon millioner tonn

Mengde Verdi

4

2 Prinsippet om økosystembasert forvaltning og føre var prinsippet

2.1 Oversikt over prinsippene

Internasjonalt har prinsippet om økosystembasert forvaltning bred oppslutning, men dets juridiske status og innhold er fremdeles uklart.¹¹ Prinsippets status og innhold varierer tilsynelatende mye mellom og innen nasjonale rettssystemer. I det seneste tiåret har prinsippet blitt fulgt opp gjennom initiativer for å definere og verdsette økosystemtjenester og å inkludere slike verdier i beslutningsprosesser.¹²

Føre var prinsippet har i stor grad vært omstridt internasjonalt.¹³ Mye av grunnen er prinsippets konsekvenser for internasjonal handel, særlig som følge av at det har begrunnet forbud mot skadelige produkter, produksjonsprosesser og tjenester.¹⁴ Selv blant land der prinsippet har bred oppslutning, er det betydelige ulikheter i hvordan det følges opp i praksis, særlig i forbindelse med strategiske beslutninger.¹⁵

I norsk rett er begge prinsippene tatt inn i naturmangfoldloven (nml, 2009 nr. 100). De skal anvendes innenfor alle relevante næringer på både konkrete og strategiske beslutninger.¹⁶ Prinsippet om økosystembasert forvaltning (§ 10) er generelt formulert: «En påvirkning av et økosystem skal vurderes ut fra den samlede belastning som økosystemet er eller vil bli utsatt for.» Ettersom både økosystemer og samlet belastning er vanskelige å avgrense i tid og rom, vil det ofte være stor usikkerhet ved anvendelsen av prinsippet. Hvordan denne og annen usikkerhet skal håndteres er angitt ved føre var prinsippet (§ 9):

Når det treffes en beslutning uten at det foreligger tilstrekkelig kunnskap om hvilke virkninger den kan ha for naturmiljøet, skal det tas sikte på å unngå mulig vesentlig skade på naturmangfoldet.

Foreligger en risiko for alvorlig eller irreversibel skade på naturmangfoldet, skal ikke mangel på kunnskap brukes som begrunnelse for å utsette eller unnlate å treffe forvaltningstiltak.

Prinsippene kan anvendes der beslutninger angår to ulike objekter. For det første kan de anvendes på elementer i naturen – for eksempel beslutninger om et verneområde eller om arter som utnyttes gjennom jakt eller fiske. Her vil typisk hensikten være å sikre at naturelementene forvaltes i tråd med langsiktige mål for økosystemene. For det andre kan de anvendes på beslutninger om menneskelige aktiviteter – for eksempel beslutninger om hvordan næringsaktører skal opptre for å oppnå langsiktig økologisk bærekraft i en næringssektor. I denne artikkelen står det sistnevnte i fokus – hvordan prinsippene (kan) anvendes overfor oppdrettsnæringen.

Prinsippene må forstås i sammenheng med de generelle utredningskravene i nml § 8. Her er det fastlagt en plikt til å basere beslutninger på «vitenskapelig kunnskap», men med et forbehold om at

«[k]ravet til kunnskapsgrunnlaget skal stå i et rimelig forhold til sakens karakter og risiko for skade på naturmangfoldet.» Samlet reiser prinsippene og kunnskapskravet fire hovedspørsmål som skal diskuteres nedenfor:

11 Se Malawi-prinsippene utarbeidet under konvensjonen om biologisk mangfold (CBD) (COP decision V/6 og SBSTTA recommendation V/10 (2000)), tiltak for implementering (COP decision VII/11 (2004) og IX/7 (2008)) og https://www.cbd.int/ecosystem/background.shtml

12 Initiativene tar utgangspunkt i CBD artikkel 11, 20 og 21 (COP decision IX/11 (2008)) og ble etter hvert forankret i rapporter om «the economics of ecosystems and biodiversity» (TEEB), utarbeidet på initiativ fra 13 miljøministre i 2007, se http://www.teebweb.org/

13 Se prinsipp 15 i Rio-erklæringen som bruker begrepet «approach» i stedet for «principle».

14 Eksempler er sakene om hormonbehandlet kjøtt og genmodifiserte organismer som har versert i GATT og WTO over flere tiår, se sakene DS26, DS48, DS320 og DS321 (hormonsaken) og DS290, DS291 og DS 292 (GMO-saken), https://www.wto.org/english/tratop_e/dispu_e/dispu_e.htm

15 For en diskusjon av prinsippets gjennomføring i Norden, se N. de Sadeleer (red.), Implementing the Precautionary Principle. Approaches from the Nordic Countries, EU and USA, Earthscan, 2007.

16 Prinsippene skal anvendes ved utforming av regelverk og økonomiske virkemidler, ettersom slike beslutninger er «utøvelse av offentlig myndighet» etter nml § 7, se Ot.prp.nr. 52 (2008-2009) Om lov om forvaltning av naturens mangfold s. 102, 104, 378–379 og 381–382. Dette er også lagt til grunn i KLDs veileder, se Klima- og miljødepartementet, Naturmangfoldloven kapittel II. Alminnelige bestemmelser om bærekraftig bruk (2016) s.

17.

5

1. Hvordan kan relevante økosystem avgrenses (punkt 2.2)?

2. Hvilken kunnskap om økosystemenes tilstand er nødvendig (punkt 2.3)?

3. Hvilken informasjon om menneskelige aktiviteter og andre faktorer som påvirker økosystemene er nødvendig (punkt 2.4)?

4. Hvordan skal man vurdere mulige konsekvenser av beslutninger (punkt 2.5)?

I en typisk beslutningsprosess vil de tre første spørsmålene inngå i kartleggingen av hva som er den

«økologiske tilstanden» (nml § 3(s)),¹⁷ mens det siste angår vurderinger av mulige fremtidsscenarier.

2.2 Relevante økosystemer

I nml § 3(t) defineres et økosystem som «et mer eller mindre velavgrenset og ensartet natursystem der samfunn av planter, dyr, sopp og mikroorganismer fungerer i samspill innbyrdes og med det ikke- levende miljøet».¹⁸ Definisjonen forutsetter analyser av sammenhengen mellom natursystemer, og er derfor naturvitenskapelig basert. Den åpner for at det kan være store variasjoner i hva som anses som økosystemer. Noe som er ansett som ett økosystem i en analyse kan gjerne anses som en kombinasjon av mange økosystemer i en annen analyse. Begrepet er derfor i stor grad kontekstavhengig.

Økosystembegrepet er nært beslektet med to andre begreper i loven; «naturtype» og «økologisk funksjonsområde». En naturtype er definert som en «ensartet type natur som omfatter alle levende organismer og de miljøfaktorene som virker der» (nml § 3(j)). Det er utført et omfattende arbeide med å klassifisere og kartlegge naturtyper i Europa.¹⁹ I Norge har dette arbeidet foreløpig ikke kommet så langt for marine som for terrestriske naturtyper.²⁰

Et økologisk funksjonsområde er definert som et «område – med avgrensing som kan endre seg over tid – som oppfyller en økologisk funksjon for en art» (nml § 3(r)). Dette er i hovedsak det samme som

«habitat» og «biotop». Sistnevnte begreper står sentralt der verneområder etableres for vern av arter (nml §§ 24 første ledd (b) og 38) og i EUs klassifikasjonssystem basert på habitatdirektivet.

Økosystembegrepet kombinerer «naturtyper» og «økologiske funksjonsområder» ved å være basert på samspillet mellom levende organismer, og mellom organismene og det ikke-levende miljøet. Det er ikke foretatt noen systematisk klassifikasjon av økosystemer i Norge. Det er etablert et fleksibelt mål om at «økosystemers funksjoner, struktur og produktivitet ivaretas så langt det anses rimelig» (nml § 4).

Målet for naturtyper er mer forpliktende: «[M]angfoldet av naturtyper ivaretas innenfor deres naturlige utbredelsesområde og med det artsmangfoldet og de økologiske prosessene som kjennetegner den enkelte naturtype» (nml § 4).

Lokalisering av oppdrettsanlegg baseres på en rekke momenter. Særlig viktige er temperatur, vannkvalitet, forekomst av sykdommer og vanngjennomstrømning. Dette medfører at det er relativt begrensede arealer som er egnet for oppdrett.²¹ Til tross for dette, vil det være vanskelig å avgjøre hvilke økosystemer som påvirkes av strategiske beslutninger innen oppdrettssektoren. Utslipp fra lakseoppdrett påvirker et større eller mindre område rundt oppdrettsanlegget. Påvirkningssonen varierer til dels betydelig med anleggets størrelse, plassering, strøm og bølgeeksponering.²² Anleggene plasseres helst i

17 Økologisk tilstand omfatter «status og utvikling for funksjoner, struktur og produktivitet i en naturtypes lokaliteter sett i lys av aktuelle påvirkningsfaktorer».

18 Se også St.meld. nr. 12 (2001-2002) s. 16: «Økosystemtilnærming til havforvaltning er en integrert forvaltning av menneskelige aktiviteter basert på økosystemenes dynamikk. Målsetningen er å oppnå bærekraftig bruk av ressurser og goder fra økosystemene og opprettholde deres struktur, virkemåte og produktivitet.»

19 Direktiv 92/43/EEC, 21. mai 1992. EUs klassifikasjon skiller seg følgelig fra Norges naturtypeklassifikasjon.

Se også Convention on the Conservation of European Wildlife and Natural Habitats (1979) artikkel 4 og European Nature Information System (EUNIS) https://eunis.eea.europa.eu/habitats-code-browser.jsp

20 Se R. Halvorsen, «NiN natursystem-nivået – oversettelse fra NiN versjon 1.0» og «Norsk rødliste for naturtyper 2011 til NiN versjon 2.0», Natur i Norge, Artikkel 4 (versjon 2.0.4, 2015), vedlegg 3, s. 81 ff. og R.

Halvorsen, A. Bryn og L. Erikstad, «NiNs systemkjerne – teori, prinsipper og inndelingskriterier», Natur i Norge, Artikkel 1 (versjon 2.1.0, 2016), s. 31–49.

21 Fiskeri- og kystdepartementet, Effektiv og bærekraftig arealbruk i havbruksnæringen – areal til begjær, rapport fra et ekspertutvalg, 2011 kap. 3 og 8.

22 Havforskningsinstituttet, «Risikorapport norsk fiskeoppdrett 2018», Fisken og havet, særnummer 1-2018 s.

112.

6

områder med mye strøm og lite bølgeeksponering. Videre finnes det tiltak som tar sikte på å bedre fiskehelsen i lokaliteten, men som innebærer belastning av økosystemer som befinner seg lenger unna lokaliteten. Eksempler er bruk av brønnbåter til avlusning der utslipp får virkninger utenfor anleggets normale påvirkningssone,²³ og frislipp av store mengder levende leppefisk til avlusning. Det kan følgelig være store variasjoner i størrelsen på påvirkningssonene rundt oppdrettslokalitetene og i graden av påvirkning i sonene. Disse påvirkningssonene vil være utgangspunktet for vurdering av økosystemvirkninger.

Videre har lakseoppdrett negativ påvirkning på vill laksefisk (laks, sjøørret og sjørøye), særlig som følge av sykdomsspredning (inklusive lakselus) og genetisk påvirkning fra rømt oppdrettslaks.²⁴ Til tross for en rekke tiltak, har man så langt ikke klart å løse dette problemet.²⁵ Ettersom Norge har klart flest bestander av og har det største gyteområdet for nord-øst atlantisk villaks, har Norge også et særlig ansvar for å sikre bærekraftig forvaltning av denne arten.²⁶ Villaks er en del av mange forskjellige økosystemer som følge av sitt migrasjonsmønster. Tilsvarende gjelder for sjøørret og sjørøye, men disse oppholder seg i mer avgrensede kystområder.²⁷ Virkningene av lakseoppdrett for vill laksefisk tilsier at det kan være behov for å vurdere økosystemeffekter i elver og fjerntliggende havområder. For havområdene vil det imidlertid være svært utfordrende å påvise årsakssammenheng mellom norsk oppdrett og økosystemendringer. Slike fjerntliggende økosystemer kan likevel være relevante når det fattes strategiske beslutninger med store virkninger for omfang og lokalisering av lakseoppdrett.

Endelig kan lakseoppdrett mer indirekte påvirke økosystemer som følge av innsatsfaktorer i produksjonen. Mens virkninger som følge av produksjon av fôr, kjemikalier og medisiner eventuelt bare kan vurderes på et overordnet nivå, har bruk av leppefisk mer direkte og geografisk avgrensede virkninger. Registreringer av bruk av leppefisk viser at det i gjennomsnitt har vært levert over 20 millioner levende individer per år.²⁸ Det finnes bare i helt ubetydelig grad oppdrett av leppefisk.

Oppdrettsnæringens bruk av leppefisk har følgelig betydning for forekomst av leppefisk i ulike økosystemer langs det meste av norskekysten, og virkninger for disse økosystemene vil være relevant.

2.3 Kartlegging av miljøtilstanden

Alle norske forvaltningsorganer har en plikt til å «på et overordnet nivå ha miljøinformasjon som er relevant i forhold til sine egne ansvarsområder og funksjoner» (miljøinformasjonsloven, 2003 nr. 31,

§ 8). Når det fattes beslutninger skal myndighetene «så langt det er rimelig» bygge på vitenskapelig kunnskap om naturtypers økologiske tilstand. Hva som er rimelig, skal avgjøres på basis av «sakens karakter og risiko for skade på naturmangfoldet» (nml § 8). Ansvaret for kartlegging av miljøtilstanden i økosystemene som påvirkes av lakseoppdrett er delt mellom Klima- og miljødepartementet og

23 Se eksempelvis NRKs nyhetsoppslag 13. august 2018 om praksis ved utslipp av avlusningsmiddel, https://www.nrk.no/trondelag/fiskarlaget-krever-at-myndighetene-griper-inn-mot-ulovlig-dumping-av- lusemidler-1.14105125

24 Vitenskapelig råd for lakeforvaltning, Klassifisering av tilstand i norske laksebestander 2010-2014,

Temarapport nr. 6 (2018) s. 4: «Den største negative påvirkningen ut fra antall berørte bestander, uavhengig av størrelsen på effekten, var rømt oppdrettslaks, fulgt av lakselus, vannkraftregulering og arealinngrep. Ut fra størrelsen på effekten i form av redusert bestandsstørrelse, var det de samme fire påvirkningene som var de største, men da med lakselus med størst negativ effekt, fulgt av rømt oppdrettslaks, vannkraftregulering og arealinngrep.» Se også Vitenskapelig råd for lakeforvaltning, Klassifisering av tilstanden til 430

sjøørretbestander, Temarapport nr. 7 (2019) s. 17 og 28–30 som kartlegger økt dødelighet som følge av menneskelig aktivitet, der forekomst av lakselus som følge av oppdrettsvirksomhet står sentralt.

25 Vitenskapelig råd for lakseforvaltning, Status for norske laksebestander i 2018, Rapport nr. 11, 2018.

26 Report of the ICES Advisory Committee 6 May 2016, NASCO Council dok. nr. CNL(16)9. Se også Convention for the Conservation of Salmon in the North Atlantic Ocean (konvensjon til vern av laks i det nordlige Atlanterhavet) og tilhørende regelverk.

27 Se Vitenskapelig råd for lakseforvaltning, Klassifisering av tilstanden til 430 sjøørretbestander, Temarapport nr. 7, 2019.

28 Se https://www.fiskeridir.no/Yrkesfiske/Statistikk-yrkesfiske/Fangst-og-kvoter/Landa-fangst-av-leppefisk og https://www.imr.no/hi/temasider/arter/leppefisk

7

Miljødirektoratet (miljøtilstanden generelt og vill laksefisk),²⁹ Nærings- og fiskeridepartementet og Fiskeridirektoratet (fiskeri og havbruk), samt Olje- og energidepartementet og Norges vassdrags- og energidirektorat (elvene).

Kunnskap om status og utvikling av økosystemene finnes på et overordnet nivå i Naturindeksen.³⁰ Indeksen deler landet inn i ni hovedøkosystemer. For kystøkosystemene kartlegger Naturindeksen miljøtilstanden i vannsøylen (pelagisk) og på havbunnen i fem geografiske områder (Nord-Norge, Midt- Norge, Vestlandet, Sørlandet og Østlandet). Som referanse brukes en tilstand der naturen er intakt med stedegent biologisk mangfold. Tilstanden i kystøkosystemene måles ved hjelp av 74 indikatorer, inklusive et utvalg nøkkelindikatorer, hvorav 37 er tilknyttet henholdsvis havbunnen og vannsøylen.³¹ Den minste geografiske enheten i indeksen er kommuner, men mange indikatorer mangler data på dette nivået. Så langt er økosystemenes tilstand beregnet for årene 1990, 2000, 2010 og 2014. Generelt viser Naturindeksen en relativt stabil kvalitet for bunnøkosystemene, og ganske stor variasjon for økosystemene i vannsøylen. Økosystemene har generelt hatt dårligere tilstand på bunnen enn i vannsøylen. Det er høyere usikkerhet for 2014 enn for tidligere vurderinger på grunn av manglende data, særlig for fiskebestandene og for fjordene.³² I vurderingen av vesentlige påvirkningsfaktorer påpekes det at: «På Vestlandet og nordover er det fiskeriene og høy tetthet av fiskeoppdrett som utgjør de viktigste påvirkningsfaktorene.» For disse områdene har det vært markert forverring av tilstanden siden 2010.³³

I det vesentlige blir informasjon om økosystemers tilstand fremskaffet av tre norske forskningsmiljøer. Ansvarsdelingen mellom forvaltningsorganene er i stor grad reflektert i organiseringen av forskningsmiljøene. Havforskningsinstituttet er sentralt for kartlegging av havøkosystemene og kystområdene og er organisert som et forvaltningsorgan under Nærings- og fiskeridepartementet.³⁴ Norsk institutt for naturforskning har en sentral rolle i forskningen på vill laksefisk og ferskvannsøkosystemer, og er en uavhengig stiftelse som får basisbevilgning fra Norges forskningsråd og har betydelige oppdrag fra miljøforvaltningen.³⁵ Norsk institutt for vannforskning er også organisert som en uavhengig stiftelse med oppdrag for miljøforvaltningen, men i større grad enn de andre forskningsinstituttene har de konsulentoppdrag, inklusive mange oppdrag fra energimyndighetene.³⁶ Statlig forvaltning har følgelig store muligheter for å styre forskningen for å sikre tilstrekkelig kunnskap om økosystemene, dels direkte gjennom instrukser, dels gjennom bevilgninger til Norges forskningsråd, og dels gjennom oppdragsforskning. I de senere år har det vært stor forskningsaktivitet på villaks.³⁷ Det er samlet inn langt mindre informasjon om andre arter og naturtyper som påvirkes av lakseoppdrett.³⁸

29 Av spesiell relevans er miljømyndighetenes forvaltningsansvar for vill laksefisk (se forskrift for kvalitetsnorm for ville bestander av atlantisk laks, FOR-2013-09-20-1109) og for gjennomføring av forskrift om rammer for vannforvaltning (FOR-2006-12-15-1446).

30 Se http://www.naturindeks.no

31 E. Framstad (red.), Naturindeks for Norge 2015. Tilstand og utvikling for biologisk mangfold, s. 51–53. For detaljer angående indikatorer, se B. Pedersen og S. Nybø (red.), Naturindeks for Norge 2015. Økologisk rammeverk, beregningsmetoder, datalagring og nettbasert formidling, NINA Rapport 1130 (2015) vedlegg 1.

32 Framstad ibid. s. 53.

33 Ibid. s. 54 og 55.

34 Havforskningsinstituttet instrueres gjennom hovedinstruks, årlige tildelingsbrev, etterfølgende tillegg til brevene og halvårlige styringsmøter med departementet, se Nærings- og fiskeridepartementet, Hovedinstruks for styringen av Havforskningsinstituttet (2018) punkt 8: «Havforskningsinstituttet skal ha en fri og uavhengig rolle i alle faglige spørsmål. Havforskningsinstituttets forskning og forskningsoppdrag finansiert av departementet skal ha et forvaltningsrettet formål og departementet fastsetter hvilke områder instituttet skal forske, hente inn data og gi råd, innenfor. … Eksternt finansiert aktivitet skal være innenfor rammen av instituttets formål og skal støtte opp om de faglige prioriteringene i de årlige tildelingsbrevene.»

35 Se Norsk institutt for naturforskning, Årsrapport 2017, s. 5.

36 Se NIVA, Årsrapport for 2017.

37 Dette er et ledd i oppfølgningen av kvalitetsnormen for villaks, se nml § 13 og fn 29. Forskning publiseres og oppsummeres i rapporter fra Vitenskapelig råd for lakseforvaltning.

38 Effektiv og bærekraftig arealbruk fn 21 s. 186. Eksempelvis var Nærings- og fiskeridepartementets bevilgning til Norges forskningsråd for 2018 fordelt som følger: 1,37 milliarder til «økt konkurranseevne i nytt og

8

Utgangspunktet er at beslutninger som et minimum må baseres på foreliggende informasjon om økosystemenes tilstand, særlig informasjon som fremgår av offentlige databaser eller av publisert forskning. Det må også foretas bearbeiding av tilgjengelige data som kan bidra til å vurdere tilstanden.

I tillegg kan det være en plikt til å innhente nye data. Plikten til innhenting av nye data og bearbeiding av data er begrenset til det som med rimelighet kan kreves, jf. nml § 8. Sentrale faktorer for rimelighetsvurderingen er hva slags beslutning det er snakk om, karakteristika ved oppdrettsvirksomheten (omfang og lokalisering), karakteristika ved den informasjonen som foreligger (eksempelvis kvaliteten på data) og kostnader ved innsamling og bearbeiding. Grunnloven § 112 annet ledd om rett til kunnskap om naturens tilstand er relevant for rimelighetsvurderingen. Samlet innebærer dette at det må innhentes informasjon om økosystemenes tilstand og funksjoner som kan ha vesentlig betydning for naturens produksjonsevne og mangfold.

2.4 Kartlegging av trusselfaktorer

I henhold til nml § 10 må det også foreligge informasjon om den samlede belastning økosystemet utsettes for. Dette innebærer en plikt til å utrede trusselfaktorer. I en veileder fra Klima- og miljødepartementet identifiseres fire trusselkategorier: 1) Det konkrete tiltaket, 2) Andre tiltak av samme art (in casu oppdrettsanlegg), 3) Andre typer tiltak eller inngrep (eksempelvis deponering av gruveavfall) og 4) Andre påvirkningsfaktorer (eksempelvis klimaendringer).³⁹ På et generelt nivå har myndighetene og næringen relativt god oversikt over de to første kategoriene.⁴⁰ Dersom vi ser nærmere på kunnskapsstatus og myndighetenes og næringens prioritering av forskning og miljøovervåkning må imidlertid dette bildet nyanseres. I en rapport fra 2016 om kunnskapsstatus og forskningsbehov ble det pekt på store kunnskapsmangler.⁴¹ Fram til 2015 gikk en svært liten andel av offentlig forskningsfinansiering og næringens egne forskningsmidler til studier av miljøeffekter av lakseoppdrett.⁴² Mens Vormedal finner at næringsaktører har egeninteresser i å håndtere negative konsekvenser,⁴³ er det også eksempler på at næringsaktører mangler vilje til å opplyse om slike konsekvenser.⁴⁴

Videre er innsamling av informasjon om de to første trusselfaktorene i stor grad avhengig av hvordan konsekvensutredningsregelverket praktiseres. Når sjøområder settes av til akvakulturformål som ledd i kystsoneplanlegging har det ikke vært vanlig å foreta miljøkonsekvensutredninger etter plan- og bygningsloven (2008 nr. 71, heretter pbl se § 11-7 nr. 6).⁴⁵ Ofte vil det være uklart hva som skal utredes, ettersom det er stor variasjon i mulig akvakulturvirksomhet. Dersom det bestemmes at området skal settes av til lakseoppdrett (pbl § 11-11 nr. 7), vil usikkerheten reduseres betydelig. Men fremdeles kan det være stor forskjell på oppdrettsanleggenes størrelse (se figur 4 nedenfor) og driftsform.

eksisterende næringsliv og styrket evne til omstilling i norsk økonomi», 0,73 milliarder til «bedre samspill og kunnskapsoverføring mellom FoU-miljøer og næringsliv», og i overkant av 5 millioner til «annet».

39 Klima- og miljødepartementet, Naturmangfoldloven kapittel II, fn 16 s. 53–55.

40 Se årlige risikorapporter for fiskeoppdrett utarbeidet av Havforskningsinstituttet siden 2010,

https://www.imr.no/publikasjoner/andre_publikasjoner/risikovurdering_miljovirkninger_av_norsk_fiskeoppdrett /nn-no

41 V. Husa m.fl., «Effekter av utslipp fra akvakultur på spesielle marine naturtyper, rødlista habitat og arter.»

Kunnskapsstatus, Rapport fra Havforskningen nr. 8–2016.

42 B. Sarpebakken og S. Søyland Ubisch, «Ressursinnsatsen til marin FoU og havbruksforskning i 2015», Nordisk institutt for studier av innovasjon, forskning og utdanning (NIFU) rapport 2017:3. Tabellene 35 og 36 s.

69 viser at en liten andel av offentlig finansiering gikk til miljøeffektstudier. Tabell 37 s. 70 viser at i 2015 gikk bare 1,5 % av næringens forskningsfinansiering til slike formål. Tabellene 47 og 48 s. 73–74 viser at

miljøeffektstudier i perioden 2001–2015 utgjorde 6,9 % av masteravhandlingene og 8,5 % av PhD avhandlingene innen havbruk.

43 Se Vormedal fn 9 s. 50–55.

44 Eksempelvis viser gjenfangststudier at reelt antall rømte oppdrettslaks i perioden 2005 til 2011 var to til fire ganger høyere enn rapporterte tall, se Vitenskapelig råd for lakseforvaltning fn 25 s. 65.

45 Om planpraksis i kystsonen, se Sørdahl m.fl. fn 7 s. 39–47, I. Kvalvik og R. Robertsen, «Inter-municipal coastal zone planning and designation of areas for aquaculture in Norway: A tool for better and more

coordinated planning?», Ocean and Coastal Management, vol. 142, 2017, s. 61–70, I. E. Myklebust, «Miljøkrav i saker som gjeld akvakultur», Kart og Plan, 2018 nr. 2, s. 174–187, og I .E. Myklebust, «Akvakultur og det kommunale sjølvstyret», Kart og Plan, 2018 nr. 2 s. 195.

9

Ved tildeling av lokaliteter har lakseoppdrettere bare helt unntaksvis blitt pålagt å foreta miljøkonsekvensutredninger.⁴⁶ Det er overlatt til oppdretterne å vurdere om konsekvensutredning er nødvendig, og det er ikke etablert prosedyrer dersom søker mener at slik utredning er unødvendig.⁴⁷ Som følge av dette har næringens utredninger og miljøovervåkning i realiteten vært begrenset til sjøbunnen umiddelbart under anleggene. Kun unntaksvis blir det pålagt utvidede undersøkelser og overvåkning av bunnorganismer i en større påvirkningssone.⁴⁸ Inntil 2018 hadde myndighetene bare utarbeidet normer for utredning av virkninger for bløtbunn,⁴⁹ en praksis som kan medføre at miljøkvaliteter på hard bunn, eksempelvis korallforekomster, ikke oppdages.⁵⁰

Det at man generelt unnlater å foreta konsekvensutredninger etter pbl ved planvedtak om å avsette områder til oppdrett generelt, er ikke i strid med EØS-regelverket om konsekvensutredning av planer (direktivet 2001/42/EF).⁵¹ Dersom man setter av området til lakseoppdrett, kan det imidlertid være plikt til konsekvensutredning etter direktivets art. 3. Ved lokalitetsklarering for lakseoppdrett kan det være plikt til konsekvensutredning etter regelverket om konsekvensutredning av tiltak (direktiv 2011/92/EU art. 4(2)). Hvorvidt det foreligger en slik plikt, skal avgjøres av en offentlig myndighet i henhold til en fastsatt prosedyre (art. 4(3) – (6)). De kravene myndighetene stiller til konsekvensutredning i forskriftene under akvakulturloven (2005 nr. 79, heretter akl) oppfyller ikke direktivets krav (art. 5 og 6). Videre er fylkeskommunenes saksbehandling når det ikke kreves utredning etter pbl i strid med prosedyren som kreves i direktivet.⁵² Denne praksisen innebærer at det produseres lite kunnskap om miljøkonsekvensene av lakseoppdrett.

I omtalen av de to siste gruppene av trusselfaktorer – andre typer tiltak eller inngrep og andre påvirkningsfaktorer – angir Klima- og miljødepartementets veileder at det bare vil være nødvendig å kartlegge disse i den grad de kan påvirke det «samme naturmangfold som påvirkes av det aktuelle tiltaket/inngrepet.»⁵³ En slik tilnærming er ikke økosystembasert og føre var (nml §§ 9 og 10). For å være økosystembasert, må en utredning ta hensyn til de konsekvenser påvirkning av deler av et økosystem får for økosystemet som helhet. Ut fra føre var prinsippet må det uansett stilles krav til kartlegging av faktorer som med relativt stor grad av sannsynlighet antas å ha direkte og betydelige negative effekter på økosystemet.

2.5 Utredning av virkninger

For de strategiske beslutningene som diskuteres i denne artikkelen kommer ikke konsekvensutredningsregelverket i pbl til anvendelse. I tillegg til kravet i nml § 8, som omtalt over, innebærer Grunnloven § 112 annet ledd utredningsplikt i den grad det er nødvendig for å ivareta retten til bevaring av naturens produksjonsevne og mangfold. Det finnes også miljøkvalitetsnormer av betydning for utredningsplikten, inklusive den generelle normen i nml § 4 om at «økosystemers funksjoner, struktur og produktivitet ivaretas så langt det anses rimelig» og mer spesifikke normer i

46 Se O. Andreassen m.fl., «Konsekvensutredninger – verktøy for mer bærekraftig akvakultur», Nofima Rapport 42/2011 og I. E. Myklebust, «Aquaculture law and administration in Norway», i N. Bankes, I. Dahl og D. L.

VanderZwaag (red.), Aquaculture Law and Policy: Global, Regional and National Perspectives, Edward Elgar, 2016, s. 344 og 354–357.

47 Se Klima- og miljødepartementet og Kommunal- og moderniseringsdepartementet, «Veileder: Når skal tiltak i vedlegg II konsekvensutredes?» Vurdering etter § 10 i forskrift om konsekvensutredninger, Kommentarutgave (2017) og https://www.fiskeridir.no/Akvakultur/Tildeling-og-tillatelser/Konsekvensutredninger

48 Se Forskrift om tillatelse til akvakultur for laks, ørret og regnbueørret (FOR-2004-12-22-1798) § 36, Forskrift om drift av akvakulturanlegg (FOR-2008-06-17-822) §§ 35 og 36, og

https://fiskeridirektoratet.no/Akvakultur/Drift-og-tilsyn/Overvaaker-miljoepaavirkningen

49 Fiskeridirektoratet, Årsrapport 2018, s. 37.

50 Se eksempelvis Miljødirektoratets klagevedtak i sak om tilbaketrekking av forurensningstillatelse til oppdrett ved Husevågøy, datert 14. januar 2020.

51 EØS-avtalen vedlegg XX nr. 1a og 1g.

52 Norsk praksis harmonerer dårlig med den praksis som følges for eksempel i Danmark, se C. Prip, «Regulation of mariculture in Denmark: What of the legal and environmental space?», Nordisk Miljörättslig Tidskrift 2016:2, s. 89–103.

53 Klima- og miljødepartementet, Naturmangfoldloven kapittel II, fn 16 s. 56.

10

vannforskriften,⁵⁴ regelverket om verneområder,⁵⁵ kvalitetsnormen for villaks,⁵⁶ og regelverk om nasjonale laksevassdrag og -fjorder.⁵⁷ Der det er usikkert om økosystemtilstanden oppfyller generelle eller spesifikke miljøkvalitetsnormer eller det er høy risiko for at slike normer ikke vil bli oppfylt, må det i henhold til føre var prinsippet stilles strenge krav til utredningen av beslutningers økosystemvirkninger. Desto mer presis en kvalitetsnorm er, desto lettere vil det være å fastlegge om det er høy risiko for at normen ikke vil bli oppfylt.

Utredning av virkningene av en strategisk beslutning vil ha særlig stor usikkerhet dersom det er uavklart hvordan beslutningen påvirker relevante aktiviteter. Eksempelvis vil det være stor usikkerhet knyttet til virkningene av en strategisk beslutning som generelt vil innebære økt produksjon i oppdrettsnæringen, men hvor det er uklart hvor produksjonsøkningen vil finne sted. Dette er en viktig problemstilling for de beslutningene som skal drøftes i del 3.

Som et ledd i kartleggingen av trusselfaktorer vil det være nærliggende også å vurdere hvordan trusselfaktorene antas å påvirke økosystemene i fremtiden. På et generelt nivå har Klima- og miljødepartementet og Miljødirektoratet, i samarbeid med næringsmyndighetene, ansvar for å utarbeide prognoser for utviklingen i de relevante økosystemene. Slike prognoser utarbeides i lys av utviklingstrender, framtidige trusselfaktorer og forebyggende eller kompenserende tiltak for å ivareta økosystemene, for eksempel gjennom etablering av verneområder.

Metodikken som er utviklet for å identifisere, kategorisere og verdsette økosystemtjenester vil være nyttig for ivaretakelse av negative økosystemvirkninger i beslutningsprosesser. Gjennom analyser av fire tjenestekategorier; forsynende, regulerende, kulturelle og støttende tjenester, kan det foretas en vurdering av verdien til tjenestene som et velfungerende økosystem leverer.⁵⁸ Målet er primært «å finne verdianslag for endringer i naturkapitalen og leveranse av økosystemtjenester på et nivå som ikke setter viktige økologiske prosesser i fare.»⁵⁹ Verdien av høsting av viltlevende planter og dyr vil typisk være kvantifiserbare økosystemtjenester og dermed relativt enkle å inkludere. Men også mer indirekte tjenester kan ha stor verdi, slik som opprettholdelse av et stabilt klima, rensing av vann og luft, og opprettholdelse av kjemiske prosesser (næringsstoffkretsløp). Det vil normalt være store utfordringer ved verdsettelsen av støttende og regulerende tjenester, og dermed vanskelig å inkludere disse. Videre er det i noen tilfeller vanskelig å trekke et skille mellom hva som kvalifiserer som økosystemtjenester i seg selv og hva som er å anse som aktivitet som er avhengig av økosystemtjenester.⁶⁰ En økosystemtjenestetilnærming kan sikre nøyaktighet og pålitelighet i hvordan avveininger foretas.⁶¹

54 Vannforskriften fn 29 § 4 som gjennomfører direktiv 2000/60/EF. En gjennomgang av

vannforvaltningsplanene fra 2016 har vist at det var stor uenighet mellom myndighetene om virkningene av oppdrettsnæringens betydning for klassifiseringen av vannkvalitet, se O. K. Fauchald, «Hvilke krav stiller Grunnloven § 112 til lakseoppdrettsnæringen? Forholdet mellom oppdrettsnæringen og villaks», FNI rapport 6/2016 s. 5–6.

55 Forskrifter om opprettelse av verneområder, dispensasjonsadgangen etter nml § 48 og plikten til å ta hensyn til virkninger av utenforliggende aktivitet på verneområder, nml § 49, setter rammene for hvordan

oppdrettsvirksomhet kan påvirke verneområder. Det finnes eksempler på at verneområdeforskrifter har blitt endret for å legge til rette for oppdrettsvirksomhet, se https://www.miljovedtak.no/

56 Se kvalitetsnormen (fn 29) art. 1 og 3.

57 Se st.prp. nr. 79 (2001–2002) kapittel 4.3.2 og 4.4.2, innst. S. nr. 134 (2002–2003) og stortingsvedtak 294–299 for 2003, samt St.prp. nr. 32 (2006–2007) kapittel 6.1 og 6.3, innst. S. nr. 183 (2006–2007) og stortingsvedtak 425–429 for 2007. For en grundigere drøftelse av bakgrunnen for ordningen, se O. K. Fauchald, «Har § 112 selvstendig betydning for vern av villaksen?», I O. K. Fauchald og E. Smith (red.) Mellom jus og politikk.

Grunnloven § 112 , Fagbokforlaget, 2019, s. 230–231 og 234–235.

58 NOU 2013:10 s. 128 og 132–135.

59 Ibid. s. 214.

60 Eksempelvis kan noen former for akvakultur anses som høsting fra økosystem og dermed som

økosystemtjenester. Den typen industrialisert lakseoppdrett vi har i Norge kan imidlertid ikke anses som en slik høsting fra et økosystem, men må anses som en næring som er avhengig av og belaster eksisterende

økosystemtjenester. Et motsatt standpunkt synes å bli lagt til grunn i ibid. s. 160 og 168, som bygger på G. I. van der Meeren, «Villaks og oppdrettslaks i et økosystemtjenesteperspektiv», Fisken og havet nr. 5 (2013) s. 15–16 og 35–36. For en grundig drøftels av tematikken, se J. Weitzman, «Applying the ecosystem services concept to aquaculture: A review of approaches, definitions, and uses», Ecosystem Services vol. 35 (2019) s. 194–206.

61 NOU 2013:10 s. 212–224.

11

Imidlertid har spørsmål om hvordan økosystemtjenester skal håndteres i samfunnsøkonomiske kost – nytte analyser fått svært begrenset oppmerksomhet i norsk forvaltning.⁶² Videre er økosystemtjenestetilnærmingen grunnleggende antroposentrisk. Den kan dermed i begrenset grad bidra til å synliggjøre naturens egenverdi.⁶³

Fra et saksbehandlerperspektiv er det utfordrende å forutsi konsekvensene av strategiske beslutninger fordi virkningene avhenger av mange faktorer, inklusive blant annet etterfølgende konkrete beslutninger, et potensielt bredt tilfang av andre påvirkningsfaktorer, økosystemenes langsiktige utviklingstrender og manglende eller mangelfull metode og veiledning. For strategiske beslutninger må kostnadene ved utredningene som utgangspunkt bæres av forvaltningen selv. Mens næringer som ønsker endrede rammebetingelser kan forventes å presentere argumentasjon og fakta til støtte for endringene, må forvaltningen ta ansvar for å dokumentere negative økosystemkonsekvenser. En nærliggende strategi for forvaltningen kan være å peke på mulige utfordringer, men å overlate til tredjeparter, for eksempel forskere eller frivillige organisasjoner, å fremskaffe dokumentasjon gjennom høringer.⁶⁴ For forvaltningen kan utredninger medføre forlengede beslutningsprosesser, kritikk for manglende handlekraft, synliggjøring av negative konsekvenser i strid med ønskede eller vedtatte politikkendringer, at ønsket politikk ikke lar seg realisere og føre til politiske omkamper. Derfor vil forvaltningen ofte komme til at utredninger av økosystemvirkninger ved strategiske beslutninger medfører høye kostnader og begrenset nytte. Dette gjelder særlig der forvaltningen skal legge til rette for en viss type aktivitet, eksempelvis økt lakseoppdrett.

2.6 Noen foreløpige konklusjoner

Det er store utfordringer ved å identifisere de relevante økosystemer i beslutningsprosesser.

Kunnskapsstatus og de verktøy myndighetene har for innsamling, analyse og formidling av data trekker i retning av at strategiske beslutninger baseres på virkninger for spesifikke arter og naturtyper snarere enn for økosystemene. Regelverket har fleksible kunnskapskrav om økosystemenes tilstand og påvirkningsfaktorer. Det er særlig to temaer som er viktige for fastleggingen av slike kunnskapskrav:

Hvilken kunnskap som er tilgjengelig og om det er fastsatt miljøkvalitetsnormer. Ettersom negative økosystemeffekter av strategiske beslutninger er usikre i tid og rom, vil strenge kunnskapskrav generelt ha høye kostnader. Det er ikke etablert regelverk eller veiledningsmateriell for verdsetting av økosystemtjenester. Det er følgelig i stor grad overlatt til forvaltningen å ta stilling til hvordan man vil benytte informasjon om økosystemenes tilstand og utvikling i strategiske beslutningsprosesser. Dette innebærer at det lett kan oppstå uenighet om utredningskrav er oppfylt.

Et mål om at beslutninger skal være best mulig vitenskapelig forankret kan være en grunn til at utredninger i praksis begrenses til det biologiske mangfoldet som er kartlagt og til virkninger som kan forutsies med høy grad av sannsynlighet. Det å kreve utredning av miljøtilstander som ikke er kartlagt og virkninger som har høy grad av usikkerhet kan anses som uvitenskapelig og unødig kostbart.

Imidlertid innebærer føre var prinsippet at det også i slike situasjoner skal «tas sikte på å unngå mulig vesentlig skade på naturmangfoldet» (nml § 9).

Utviklingen av overvåkningsverktøy og informasjonsteknologi gjør det mulig å stille klarere og strengere krav om utredning av økosystemvirkninger av strategiske beslutninger uten at dette trenger å bli urimelig byrdefullt, politisk uønsket eller uvitenskapelig. Selv om slike krav kan være samfunnsøkonomisk lønnsomme, kan de likevel bli ansett som lite kostnadseffektive og uønskede av

62 Se instruks om utredning av statlige tiltak (FOR-2016-02-19-184) kapittel 2, Direktoratet for økonomistyring, Veileder til utredningsinstruksen (2018) s. 22–40, Direktoratet for økonomistyring, Veileder i

samfunnsøkonomiske analyser (2018) s. 171–174 og Klima- og miljødepartementet, Miljøutredninger etter utredningsinstruksen, 2001.

63 Se NOU 2013:10 s. 212: Utredningen begrenses til «metoder for å synliggjøre betydningen økosystemtjenester har for menneskers velferd. Naturens egenverdi er … både et selvstendig argument og et tilleggsargument for god og langsiktig forvaltning av naturressurser, men er ikke et tema i denne delen av utredningen [del III – synliggjøring for bedre forvaltning].»

64 Se eksempelvis O. K. Fauchald, «Juridisk betenkning angående foreslåtte endringer av motorferdselsloven for innføring av adgang til å etablere snøscooterløyper for fornøyelseskjøring», avgitt til Norsk Friluftsliv 29. januar 2015, https://www.jus.uio.no/ior/personer/vit/olefa/utredninger.html

12

myndigheter og næringsaktører.⁶⁵ Det er derfor nærliggende at prinsippet om økosystembasert forvaltning i praksis vil bli benyttet der det fra forvaltningens perspektiv vil medføre lave kostnader og betydelige goder. Gitt at prinsippet vil innebære økt tidsbruk i planleggingsfasen og restriksjoner på hvordan aktiviteter kan utføres, må det forventes at kostnadene vil være spesielt høye der en virksomhet har høy økonomisk verdi. Godene som kan oppnås ved å anvende prinsippet kan estimeres ved å anslå verdien av de økosystemtjenestene som vil bli skadet som følge av beslutningen. Fordelingen av ansvar for fremskaffing av informasjon og utredning av konsekvenser mellom private aktører, forvaltningsorganer og politiske organer, samt det ansvar forvaltningsorganene har for å realisere politiske mål, tilsier at saksbehandlere i mange tilfeller vil legge større vekt på kostnadene ved strenge utredningskrav enn på godene som kan oppnås. Vi kan derfor forvente få utredninger av økosystemvirkninger ved strategiske beslutninger.

3 Strategiske beslutninger om bærekraftig vekst i lakseoppdrett

3.1 Innledning

I dette punktet skal vi drøfte hvordan prinsippet om økosystembasert forvaltning og føre var prinsippet ble brukt og kunne vært brukt ved tre strategiske beslutninger som er sentrale for målet om bærekraftig vekst i norsk lakseoppdrett: Inndeling i produksjonsområder (punkt 3.2), bruk av lakselus som miljøindikator (punkt 3.3) og fleksibilitet i lokalisering av produksjon (punkt 3.4). Innledningsvis skal det redegjøres for valget av de tre strategiske beslutningene og gis en kort oversikt over forvaltningsreformen.

Begrunnelsen for valget av de to første strategiske beslutningene er relativt åpenbar. Inndelingen i produksjonsområder og valg av miljøindikator for å bestemme produksjonsomfang innenfor produksjonsområdene sto helt sentralt i stortingsmeldingen som dannet utgangspunktet for reformen.⁶⁶ Valget av den tredje beslutningen er mindre åpenbart, og skal diskuteres i det følgende. For å forstå hvorfor fleksibilitet i lokalisering av produksjon er av stor betydning for reformen, er det behov for først å gjøre rede for utgangspunktene for reformen.

I realiteten inneholder en akvakulturtillatelse to separate vedtak. Det ene omhandler produksjonsmengde (maksimalt tillatt biomasse, MTB) og fastsettes av Fiskeridirektoratet (statlig fagorgan). Det andre omhandler hvor produksjonen kan lokaliseres, noe som avgjøres av fylkeskommunen (regionalpolitisk organ).⁶⁷ Det eksisterer et omfattende og komplekst regelverk som regulerer oppdrettsnæringens miljøvirkninger.⁶⁸ I tillegg må oppdrettsanlegg ha forurensningstillatelse (forurensningsloven, 1981 nr. 6, § 11). Samlet skal regelverket og tillatelsene resultere i at lakseoppdrett er miljømessig forsvarlig (akl §§ 6 og 10). Hvorvidt kravet om miljømessig forsvarlighet er oppfylt, må avgjøres med utgangspunkt i hvor produksjonen rent faktisk finner sted. Kunnskap om hvilken fleksibilitet oppdretterne har til å flytte produksjon mellom lokaliteter er derfor helt sentralt for å kunne vurdere miljøkonsekvensene av reformen.

Da det nye forvaltningsregimet startet i 2017, fantes det 985 akvakulturtillatelser til lakseoppdrett fordelt på 913 lokaliteter.⁶⁹ Tillatelsene omfattet en samlet produksjonsmengde (MTB) på i overkant av 0,8 millioner tonn, mens lokalitetene var klarert for en samlet produksjonsmengde på i overkant av 3,1 millioner tonn. Det var dermed gitt lokalitetsklarering for 3,9 ganger så mye biomasse som det var gitt produksjonstillatelser til. Lokalitetene var fordelt langs kysten – fra grensen mot Sverige i sør til grensen mot Russland i nord – med svært få lokaliteter (10) i området fra Sverige til Jæren (sydspissen av Norge),

65 Se NOU 2012:16 Samfunnsøkonomiske analyser, s. 17.

66 Meld. St. 16 (2014–2015) Forutsigbar og miljømessig bærekraftig vekst i norsk lakse- og ørretoppdrett.

67 Fylkeskommunen kan også vedta at tillatelser skal kunne benyttes på andre lokaliteter og justere MTB og geografiske grenser for lokaliteter, se forskrift om tillatelse til akvakultur for laks, ørret og regnbueørret (FOR- 2004-12-22-1798) § 5 og kapittel 6.

68 For oversikter, se Mikkelsen m.fl. fn 10 s. 5–34 og Fauchald, Grunnloven § 112 og villaks fn 54 s. 4 og 7–8.

69 Informasjonen fra Fiskeridirektoratet ved utgangen av 2017, innplasseringen i produksjonsområder (https://www.fiskeridir.no/Akvakultur/Tildeling-og-tillatelser/Kapasitetsjustering-

Trafikklyssystemet/Produksjonsomraader) og register over tillatelser og lokaliteter

(https://register.fiskeridir.no/akvareg/). Antallet lokaliteter avviker noe fra de tall Fiskeridirektoratet oppga (960) i hovedsak fordi en del av lokalitetene ikke var i aktiv bruk.

13

en hovedtyngde av lokaliteter (610) fra Jæren til Bodø, mindre tetthet av lokaliteter (217) fra Bodø til Finnmark, og relativt få lokaliteter (76) langs kysten av Finnmark. På kommunalt nivå var det stor variasjonen i antall lokaliteter. Frøya kommune hadde flest lokaliteter (34), ytterligere tre kommuner hadde 20 eller flere lokaliteter,⁷⁰ og 18 kommuner hadde flere enn ti.⁷¹ I den andre enden av skalaen hadde halvparten av totalt 270 kystkommuner to eller færre lokaliteter.⁷²

Denne oversikten viser at det for store deler av kysten er høy tetthet av lokaliteter. I disse områdene er det betydelig rom for flytting av produksjon mellom lokalitetene. For disse områdene vil spørsmålet om fleksibilitet til å flytte produksjon være svært aktuelt i et kort tidsperspektiv. For andre deler av kysten er det mye mindre tetthet av lokaliteter, og det vil være større mulighet for å etablere nye lokaliteter. Her vil det være større kostnader ved å bygge opp infrastruktur og flytting. For disse områdene vil spørsmålet om fleksibilitet ha mer langsiktig aktualitet og være avhengig av behovet for å flytte produksjon ut av områder med stor tetthet. Uansett tidsperspektivet vil imidlertid spørsmålet om fleksibilitet ha stor generell betydning for håndteringen av næringens miljøvirkninger.

Det nye forvaltningsregimet legger opp til økt produksjon gjennom beslutninger hvert annet år basert på modellering av hvordan forekomst av lakselus vil påvirke overlevelsesevnen til vill laksefisk.

Produksjonen kan maksimalt øke seks prosent ved disse beslutningene. Den første produksjonsøkningen ble vedtatt i 2017–18, og var basert på fire grupper av vedtak:

1. Regjeringsvedtak i oktober 2017 om klassifisering av produksjonsområder i henhold til det såkalte «trafikklyssystemet».⁷³ Åtte produksjonsområder (1 og 7–13) ble klassifisert som grønne, tre (2, 5 og 6) som gule og to (3 og 4) som røde.

2. Departementsvedtak av kapasitetsøkningsforskriften som innebar at grønne områder skulle få generell produksjonsøkning og at økning i tillegg til dette kunne godkjennes basert på individuelle vurderinger i alle områder. Det ble ikke fattet vedtak om kapasitetsreduksjon.⁷⁴ 3. Enkeltvedtak som endret eksisterende tillatelser avhengig av produksjonsområdenes

klassifisering (kapasitetsøkningsforskriften §§ 4 og 5) og uavhengig av klassifisering (§§ 10 og 11).⁷⁵

4. Enkeltvedtak om produksjonsøkning basert på to auksjoner ved endring av eksisterende eller tildeling av nye tillatelser.⁷⁶

Enkeltvedtakene i punkt 3 og 4 bygget på henholdsvis en «tilbud – aksept»-modell og en auksjonsmodell der myndighetenes mulighet til å stille vilkår eller avstå fra vedtak om endring av tillatelsene var sterkt begrenset.⁷⁷ Vedtakene om produksjonsøkning ble gjort uten separate vedtak om lokalitetsklarering, og forutsatte at de kunne gjennomføres innenfor rammene av ledig MTB i lokalitetene. Nye tillatelser hadde forbehold om lokalitetsklarering.

70 Nærøy – 24, Alta – 20 og Hitra – 20.

71 Austvoll – 19, Finnøy – 18, Kvinnherad – 17, Bømlo – 16, Vikna – 15, Gulen – 14, Smøla – 14, Karlsøy – 13, Hadsel – 13, Skjervøy – 13, Askvoll – 12, Flora – 12, Harstad – 12, Rødøy – 12, Øksnes – 12, Flatanger – 11, Lurøy – 11, Tromsø – 11.

72 Det var 113 kommuner som ikke hadde lokaliteter, 27 som hadde én lokalitet og 19 som hadde to lokaliteter.

Tall for kystkommuner er fra 2017, før sammenslåing av en del kystkommuner.

73 Se pressemelding 30. oktober 2017, https://www.regjeringen.no/no/aktuelt/regjeringen-skrur-pa-

trafikklyset/id2577032/. Klassifiseringen ble foretatt i henhold til produksjonsområdeforskriften (2017 nr. 61).

74 Forskrift om kapasitetsøkning for tillatelser til akvakultur med matfisk i sjø av laks, ørret og regnbueørret i 2017–2018 (FOR-2017-12-20-2397) § 3 og kapittel 3.

75 Se Kunngjøring, jf. § 5 – Tilbud om kapasitetsøkning på eksisterende tillatelser (2 pst.-økning), udatert, og Kunngjøring, jf. § 11 – Tilbud om kapasitetsøkning uavhengig av miljøstatus i produksjonsområder (inntil 6 pst.- økning), udatert.

76 Se forskrift om tildeling av nye tillatelser til akvakultur med matfisk i sjø av laks, ørret og regnbueørret i 2018 (2018 nr. 731), forskrift om tildeling av nye tillatelser til akvakultur med matfisk i sjø av laks, ørret og

regnbueørret i 2018 – auksjon av restkapasitet (2018 nr. 1323) og regelverk for gjennomføring av auksjon av nye tillatelser til akvakultur med matfisk av laks, ørret og regnbueørret, fastsatt av NFD 23. mai 2018.

77 For en diskusjon av forholdet mellom disse vedtakene og reglene om miljømessig forsvarlighet og omgjøring i akl §§ 6 og 9, se O. K. Fauchald, «Juridisk utredning angående produksjonsområdeforskriften og

kvalitetsnormen for villaks, avgitt til Norske lakseelver 4. november 2017», s. 8–11, (https://www.jus.uio.no/ior/personer/vit/olefa/utredninger.html)

14

Ved utgangen av 2018 var det fattet vedtak som indikerte en produksjonsøkning på i overkant av tre prosent. Myndighetene og næringen har lenge antydet et mål om en femdobling av produksjonen innen 2050 sammenliknet med 2010.⁷⁸ Med seks prosents produksjonsøkning vil produksjonsmengden firedobles innen 2056 (figur 2). Et mer realistisk anslag basert på 3,5 prosents økning innebærer en tredobling i 2064. Et mål om femdobling innen 2050 er følgelig urealistisk under dagens rammer for det nye forvaltningsregimet.

Figur 2: Produksjonsutvikling for oppdrettslaks ved 6 og 3,5 % økning hvert annet år

3.2 Inndeling i produksjonsområder

Til grunn for inndelingen av kysten i 13 produksjonsområder lå et ønske om å unngå smitte av lakselus og andre sykdommer mellom områdene, blant annet ved å etablere «branngater» med oppdrettsfrie soner.⁷⁹ Grensene mellom produksjonsområdene i forskriften ble imidlertid basert på en avveining mellom hensyn til kontroll med spredning av lakselus, næringsinteresser og eksisterende forvaltningsstruktur.⁸⁰ Forslaget om branngater ble ikke fulgt opp.

Figur 3 viser antallet aktive lokaliteter og samlet tillatt produksjon i henhold til tillatelser og lokalitetsklarering ved etableringen av produksjonsområdene. Det var stor variasjon i lokaliteter mellom områdene, fra ni i område 13 til 126 i område 3. Tilgangen til lokaliteter var særlig stor i områdene 3, 4, 6 og 9. Områdene 1, 2, 5, 11 og 13 skilte seg ut med klart lavest antall lokaliteter og godkjent produksjonsmengde. Det var relativt stor samvariasjon mellom antallet lokaliteter og mengde tillatt produksjon innenfor områdene, men med noen nyanser. Område 6 skilte seg ut med klart høyest produksjonsmengde for lokaliteter og også høyest produksjonsmengde for tillatelser, mens områdene 1 og 13 ligger i den andre enden av skalaen.

Figur 3: Antall lokaliteter og produksjonsmengde i produksjonsområdene i 2017⁸¹

78 Se Meld. St. 16 (2014–2015) s. 15. En slik måloppnåelse forutsetter i overkant av åtte prosents produksjonsøkning hvert annet år fra og med 2020.

79 Se Meld. St. 16 (2014–2015) kap. 9 og Effektiv og bærekraftig arealbruk fn 21 s. 139: «et sentralt tiltak for sykdomsbekjempelse» er at produksjonsområdene blir «adskilt med smitteforebyggende branngater» og at hvert produksjonsområde skulle «fungere som et overordnet smittehygienisk område.» Se også ot.prp. 61 (2004-2005) s. 50.

80 Se Nærings- og fiskeridepartementet, Høringsnotat – Implementering av Meld. St. 16 (2014-2015) vedlegg til høringsbrev datert 24. juni 2016 s. 6–24.

81 Basert på statistikk fra Fiskeridirektoratet, se fn 8.

0 1 2 3 4 5

1994 1996 1998 2000 2002 2004 2006 2008 2010 2012 2014 2016 2018 2020 2022 2024 2026 2028 2030 2032 2034 2036 2038 2040 2042 2044 2046 2048 2050 2052 2054 2056

Millioner tonn

Mengde 6 % Mengde 3,5 % Femdobling 2050